尾渣堆周边土壤重金属污染对植物影响研究

卢 楠，李 刚,朱代文

(1.国土资源部退化及未利用土地整治工程重点实验室，陕西 西安 710075；2.陕西省土地工程建设集团，陕西 西安 710075；3.陕西省土地整治工程技术研究中心，陕西 西安 710075;4.陕西地建土地工程技术研究院有限责任公司，陕西 西安 710075)

工业生产、矿业开发、污水灌溉和岩石风化等过程是重金属元素进入土壤生态系统的主要途径[1]。根据2014年4月发布的全国污染土壤污染状况调查公报显示，全国土壤环境状况总体不容乐观，工矿业废弃地土壤环境问题突出。从污染物超标情况看，铜、锌两种无机污染物点位超标率分别为2.1%、0.9%[2]。因重金属很难在土壤的生物物质循环和能量交换过程中分解，导致重金属很难从土壤中去除[3]，从而造成土壤重金属污染修复困难。土壤中的Cu、Zn是植物生长必须的微量元素，直接影响植物的呼吸作用和产量。土壤中的重金属Cu、Zn超标，严重影响农作物的正常生长、产量和品质[4]，甚至威胁人类的健康。植物修复技术属于原位修复方法的一种[5]，是一种清洁、绿色环保的重金属污染土壤处理技术，与其他技术相比，植物修复不会带来次生环境问题[6]，修复周期较短、适应强，同时可增加土壤有机质含量，适用于大面积修复。李华等[7]通过对海洲香薷进行大量研究，发现海洲香薷对Cu的耐受性较好，可用于Cu污染土壤的修复。蒋先军等[8]发现Brassicajunc对Pb、Cd的吸收和积累具有良好效果。李金辉等[9]对小酸模对锌具有较好的效应。虽然国内外学者已经找到了一部分对Cu和Zn有累积作用的植物，但是由于应用地点和情况不同，仍需根据实际情况进行植物筛选试验。本研究通过对矿区土壤及植物中重金属含量的测定，藉此筛选出一些对重金属污染具有忍耐或富集能力的植物，为矿区重金属污染应用植物修复技术提供科学参考。

1 试验材料与方法

1.1 研究区概况

研究区域位于陕豫交界的小秦岭金矿区内，地理区间坐标E34°30′56″～34°31′21″，N110°19′23″～110°19′56″。小秦岭金矿区是我国第二大黄金产区，主要开采石英脉型金矿，采样区内尾渣堆积时间较长，但因尚未废弃，表层仍不断有尾渣继续堆积，此区域主要金属矿物为黄铁矿、黄铜矿、闪锌矿、方铅矿等，主要伴生元素为Cu、Zn和Pb。矿区属暖温带大陆性雨热同季的季风型干旱气候，四季分明，降水多集中于夏季[10]，且多为暴雨，多年平均气温26.1 ℃。土壤类型主要为黄绵土，耕地主要为旱地。

1.2 样品采集

1.2.1 植物样品的采集

采样工作于2016年8月23日～2016年8月24日进行。共设置尾渣堆及渣堆北向10 m、30 m和50 m共计4个采样点，在采样点处采用样方框的方式对采样点附近植物进行调查，并采集典型植物若干。每种植物样品在区域范围内选取生长期接近，生长状况良好的3～5株，用牛皮纸袋封装并记录。

1.2.2 土壤样品的采集

按照《土壤环境监测技术规范》要求，对矿区废弃尾渣堆及渣堆一定区域范围内的耕地土壤进行采样，在每个采样点处，选取植物根系周围1 m2范围内，采用梅花形采样法布设5个采样点，为防止扬尘对土样重金属含量产生影响，去除表层5 cm土壤，对0～30 cm取样后混合为1个土壤混合样品，采用四分法留样约1 kg，密封于自封袋中，避免样品污染。在采样过程中，准确记录采样位置及和周围环境特点。

1.3 样品的处理及测定

1.3.1 植物样品的处理和测定

将植物样品用自来水冲洗干净，再用去离子水清洗并晾干[11]。置于105 ℃下杀青30 min，然后将温度调节至75 ℃烘干至恒重，称取干重(g)。用玛瑙研钵将植物样品粉碎后过0.25 mm尼龙筛，称取约0.5000 g样品于聚四氟乙烯消解罐中，采用硝酸和双氧水体系微波消解，用Agilent 7700电感耦合等离子体质谱仪(美国)测定植物样品各部分Cu、Zn含量。实验过程中所用的酸纯度均为优级纯。

1.3.2 土壤样品的处理和测定

样品经自然风干，除去样品中异物，用木棒压碎、研磨，过0.149 mm尼龙筛，保存待测[12-13]。准确称取0.1000 g土壤样品于聚四氟乙烯消解罐中，消解及测定过程同植物样品，上机所用标准样品均使用国家标准物质配制。

1.4 土壤重金属污染评价方法

本研究拟采用单项污染指数法对土壤重金属污染程度进行评价。单项污染指数法是通过采集样品的污染实测浓度与该污染物的评价标准值进行比较，以确定该污染物的单项污染情况，是综合污染评价的重要依据。单因子污染指数分级标准详见表1。

表1 单项指数评价分级标准

1.5 数据处理

采用Microsoft Excel 2010、SPSS 13.0进行数据处理、分析，Origin 8.5绘图。

2 讨 论

2.1 土壤样品重金属单项污染指数评价

以《土壤环境质量标准》(GB 15618—1995)二级标准作为土壤重金属单项污染指数评价标准。尾渣堆上所采样品pH<7.5，其余土壤样品pH>7.5。5种土壤样品的重金属污染指数结果见表2。从表2可知，尾渣堆样品5种重金属的单项污染指数平均值排列顺序依次为Cu>Zn>Cr> Ni>As，除Zn的变异系数高于100%，属于强变异外，其余重金属指标变异系数均低于30%，属于中等变异；距尾渣堆10 m处土壤样品5种重金属的单项污染指数平均值排列顺序依次Cu>Zn>Ni>As>Cr，变异系数均低于60%，属于中等变异，说明这5种重金属单项污染空间分布不均。

表2 研究区土壤重金属单项污染指数

距尾渣堆30 m和50 m处的土壤样品单项污染指数均低于1，表明研究区土壤未受到重金属污染，距尾渣堆10 m处土壤样品除Cu、Zn外，其余元素平均单项污染指数均小于1，Cu的平均单项污染指数为3.38，属重度污染，Zn的平均单项污染指数为1.90，属轻度污染。

2.2 土壤样品重金属Cu和Zn含量分析

将土壤样品不同剖面深度Cu和Zn的平均质量浓度描述见图1。

图1 各采样点土壤中剖面Cu和Zn的平均含量

由图1可知，距离尾渣堆0～50 m范围内，距离尾渣堆30～50 m区域受尾矿渣影响较小，各层土壤剖面Cu和Zn平均含量均低于土壤环境质量二级标准。尾渣堆上和距离尾渣堆10 m处，Cu、Zn含量均高于环境质量标准二级，经过计算，Cu的变异系数均低于18%，含量差异较小。综合对尾渣堆表层0～30 cm Cu和Zn含量进行分析，Zn含量变化较大，20～30 cm尾渣中Cu、Zn含量均高于表层，Zn的平均含量高达492.1 mg/kg，较0～20 cm尾渣含量显著升高。原因可能为尾矿成分含有氧化产生的酸性排水的物质，如硫等，通过淋溶作用促使表层Cu和Zn向下层迁移，造成较下层Cu、Zn含量因累积而升高[14-15]。距尾渣堆10 m处采样点位于渣堆旁的泥土路面，表层0～5 cm呈现黄色粉末状，车辆来往时扬尘较大，对距尾渣堆10 m处0～30 cm土壤剖面Cu和Zn含量进行分析，Cu、Zn平均含量较尾渣样均有所升高，Cu、Zn平均含量表现出20～30 cm>0～10 cm>10～20 cm的趋势，可能原因为尾渣堆积时间较长，采样点20～30 cm下层Cu、Zn累积量较大，表层0～10 cm含量较高的原因主要是采样点的位置受到大风扬尘及车辆扰动沉降的结果，也可能是尾渣堆压占土地面积较大，尾渣堆积时间长短不同，重金属含量不同所致。

综合以上分析，在研究区内，污染范围主要集中于0～30 m区域，典型污染重金属指标为Cu、Zn。Cu、Zn含量分别为《土壤环境质量标准》(GB15618—1995)二级标准值(pH>7.5)的1.1～4.0倍和1.1～2.7倍；从采样点的超标比例分析，0～10 m范围内，Cu、Zn采样点的超标率分别为100%和66.7%。在距离尾渣堆30～50 m区域范围内Cu、Zn含量降至二级标准值以下，但均高于Cu含量17.9 mg/kg和Zn含量45.3 mg/kg的陕西土壤元素背景值[16]。

2.3 植物样品各部分中Cu、Zn的分布特点

尾渣堆上未生长植物，30～50 m范围内所有重金属元素含量未超标，因此本节仅对距尾渣堆10 m处和30 m处植物样品对污染物Cu、Zn的富集和转移效应进行分析。所采植物样品与相应土壤环境Cu、Zn含量对比图见图2和图3。转移系数及富集系数见表3。

图2 距尾渣堆10 m处Cu、Zn含量对比图

图3 距尾渣堆30 m处Cu、Zn含量对比图

与尾渣堆距离元素BCFTF芦苇茵陈蒿芦苇茵陈蒿10mCuZn0．501．720．561．762．661．712．072．12与尾渣堆距离元素BCFTF花生根花生茎花生叶茵陈蒿根30mCuZn1．671．544．654．291．651．242．812．61

植物体内重金属的浓度与植物根系所生长土壤的重金属含量具有一定相关性。一般植物吸收的重金属主要累积在根部，只有少部分才会将其转运到地上部分[17]。而大气中重金属的沉降作用，使植物叶面重金属含量累积。对于某些植物类型来说，植物的地上部分较地下部分重金属含量更多[18]。转移系数能够直观反映植物将重金属从地下部分向地上部分转移的能力[19]。

由图2和表3可知，在距尾渣堆10 m的采样点处，芦苇和茵陈蒿对Zn的富集系数及Cu、Zn的转移系数均大于1，对Cu的富集系数结果相近，二者体内Zn的绝对含量较多，有较好的富集、转移效果。由图3和表3可知，在距尾渣堆30 m的采样点处，花生对Cu、Zn的富集系数高于10 m处芦苇和茵陈蒿，且花生和茵陈蒿的富集系数和转移系数均大于1，但植物体内Cu、Zn的绝对含量较小，造成这种现象的原因可能为：Cu和Zn是植物生长必需的微量元素，在未污染土壤中正常生长的植物，对Cu和Zn的吸收量较多，或植物在此Cu、Zn含量的土壤情况对植物的生长发育具有促进作用。

表4 植物不同部位Cu、Zn含量分布

不同采样点植物体内各部分的Cu、Zn含量分布见表4。由表4可知，在距尾渣堆10 m的采样点处，芦苇不同部位对Cu和Zn的累积能力排序分别为叶>根>茎、根>叶>茎，距尾渣堆30 m的采样点处，花生不同部位对Cu和Zn的累积能力排序分别为根>叶>茎、叶>根>茎。两个采样点处，茵陈蒿对Cu的累积能力排序均为叶>根>茎，对Zn的累积能力排序为叶>根>茎或叶>茎>根，规律性较强，原因可能有以下两方面：①茵陈蒿为尾渣堆周边优势作物，长期受到矿区重金属或非金属成矿作用的影响，已适应其生长环境，形成特定的耐性机制，对恶劣环境具有很强的耐性、适应性[20]；②茵陈蒿体表长有白色绒毛，这对捕收大气中重金属元素具有一定作用，导致地上部分含量普遍高于地下部分[21]。

对三种植物进行对比，芦苇和茵陈蒿地上部分Cu、Zn的含量较多，与芦苇相比，茵陈蒿在当地盖度更大，理论上可采用植物提取的方式进行污染土壤的修复。

3 结 论

1) 距尾渣堆30 m和50 m范围内的研究区土壤未受到重金属污染，距尾渣堆0～10 m范围内，污染物为Cu和Zn，其中，Cu属于重度污染，Zn属于轻度污染。

2) 距尾渣堆10 m取样点处，对0～30 cm土壤剖面Cu和Zn含量分析，Cu、Zn平均含量表现出20～30 cm>0～10 cm>10～20 cm的趋势，可能原因为尾渣堆积时间较长，受淋溶作用等影响，采样点20～30 cm下层Cu、Zn累积量较大，表层0～10 cm含量较高的原因主要是采样点的位置受到大风扬尘及车辆扰动沉降的结果，也可能是尾渣堆压占土地面积较大，尾渣堆积时间长短不同，重金属含量不同所致。

3) 对三种植物进行比较，茵陈蒿地上部分Cu、Zn的含量显著高于其余两种植物，在后续的研究工作中，可通过对茵陈蒿进行驯化，使其对Cu、Zn的富集和转移能力达到预期。

参考文献

[1] ANA P G C Marques，ANTNIO O S S Rangel，PAULA M L.Castro.Remediation of Heavy Metal Contaminated Soils:An Overview of Site Remediation Techniques[J].Critical Reviews in Environmental Science and Technology，2010，41(10):879-914.

[2] 环境保护部，国土资源部.全国土壤污染状况调查公报[J].中国环保产业，2014(5):10-14.

[3] FYTIANOS K，KATSIANIS G，TRIANTAFYLLOU P，et al.Accumulation of heavy metals in vegetables grown in an industrial area in relation to soil[J].Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology，2001，67(3):423-430.

[4] FINZGAR N，LESTAN D.The two-phase leaching of Pb,Zn and Cd contaminated soil using EDTA and electrochemical treatment of the washing solution[J].Chemosphere，2008，73(9):1484-1491.

[5] RASCIO N，NAVARI-Izzo F.Heavy metal hyperaccumulating plants:How and why do they do it? And what makes them so interesting?[J].Plant Science，2011，180(2):169-181.

[6] 顾继光，周启星，王新.土壤重金属污染的治理途径及其研究进展[J].应用基础与工程科学学报，2003，11(2):143-151.

[7] 李华，骆永明，宋静.不同铜水平下海洲香薷的生理特性和铜积累研究[J].土壤，2002，34(4):225-228.

[8] 蒋先军，骆永明，赵其国.重金属污染土壤的植物修复研究III.金属富集植物Brassica juncea对锌镉的吸收和积累[J].土壤学报，2002，39(5):664-670.

[9] 李金辉，翁贵英，吴汉福,等.小酸模对不同浓度铅、锌的富集与转移[J].江苏农业科学，2016，44(7):526-528.

[10] 杨晓茹.渭河流域大中灌区水资源开发利用存在问题及对策[J].陕西水利，2002(4):24-25.

[11] 《环境污染分析方法》科研协作组.环境污染分析方法[M].第2版.北京：科学出版社，1987.

[12] 胡淼，吴家强，彭佩钦，等.矿区耕地土壤重金属污染评价模型与实例研究[J].环境科学学报，2014，34(2):423-430.

[13] 徐友宁，张江华，柯海玲，等.某金矿区农田土壤重金属污染的人体健康风险[J].地质通报，2014，33(8):1239-1252.

[14] 汤中立，李小虎.白银大型金属矿山环境地质问题及防治[J].国土资源，2005(8):4-7.

[15] 陈璐，文方，程艳，等.铅锌尾矿中重金属形态分布与毒性浸出特征研究[J].干旱区资源与环境，2017(3):89-94.

[16] 薛澄泽，肖玲，吴乾丰，等.陕西省主要农业土壤中十种元素背景值研究[J].西北农林科技大学学报：自然科学版，1986(3):30-53.

[17] 苏焕珍，刘文胜，郑丽，等.兰坪铅锌矿区不同污染梯度下优势植物的重金属累积特征[J].环境工程学报，2014，8(11)：5027-5034

[18] 高静湉，杜方圆，李卫平，等.黄河湿地小白河片区优势植物重金属的富集特征[J].农业环境科学学报，2016，35(11)：2180-2186.

[19] 李庚飞.黄金矿区周围三种植物对土壤中铜、镉和锌的吸收[J].作物杂志，2012(5):35-38.

[20] 徐华伟.某矿优势植物对重金属的累积及耐性研究[D].兰州：甘肃农业大学，2009.

[21] 崔爽，周启星，晁雷.某冶炼厂周围8种植物对重金属的吸收与富集作用[J].应用生态学报，2006，17(3):512-515.